Экологический мониторинг континентального шельфа арктических морей России: выбор критериев, оценка и перспективы

Введение

Реализация международной Программы арктического мониторинга и оценки (AMAP — https://www.amap.no/) началась в 1991 году. С этого момента перечень основных экологических проблем Арктического региона претерпел большие изменения. В настоящий момент можно выделить следующие основные направления: поступление стойких органических загрязнителей (СОЗ) и ртути, черного углерода и метана, проблема морского мусора и управления отходами, климатические изменения, сохранение видового разнообразия. Актуальным стало предотвращение чрезвычайных ситуаций и реагирование на них.

Поступление загрязняющих веществ в акватории арктических морей России по-прежнему остается одним из наиболее опасных видов антропогенного воздействия. Попадая в морские экосистемы, загрязняющие вещества распространяются по биотическим и абиотическим компонентам, а благодаря процессу увеличения концентрации в организмах при переходе с одного трофического уровня на другой, могут представлять опасность и для здоровья человека. Поступление данных веществ в первую очередь сказывается на состоянии эвфотического слоя, так как обычно максимальные концентрации токсикантов накапливаются в активном поверхностном слое, где максимально сконцентрированы особо чувствительные к токсикантам нейстонные организмы. Они представляют собой начальные и ранние стадии онтогенеза многих промысловых объектов. Как правило, в Мировом океане поля максимальных концентраций загрязняющих веществ и повышенной биологической продуктивности совпадают [1].

Опасность загрязнений в Арктике по сравнению с другими районами океана повышена, т.к. скорость самоочищения акваторий зависит от ряда физико-химических и биологических факторов. Недостаток тепла в Арктике обуславливает низкую интенсивность деструкции химических загрязнителей. Наиболее активно деградируют токсиканты в поверхностном, лучше прогреваемом и аэрируемом слое, наиболее медленно — в донных отложениях.

Бенталь — это основная зона в морских экосистемах, где происходит трансформация и накопление минерального и органического вещества, поступающего из пелагиали. Грунты, обладая способностью аккумулировать различные вещества, в том числе и токсиканты, могут служить вторичным источником загрязнения. Традиционные химические и физико-химические методы оценки степени загрязнения достаточно точны, хорошо методически разработаны, дают полное представление о количестве и свойствах веществ различного характера и происхождения. Однако современные антропогенные воздействия весьма сложны, а реакция экосистем существенно зависит не только от состава факторов, но и от их взаимодействия. Поэтому традиционные методы химического и физико-химического анализа не всегда позволяют получить интегральную оценку экологического состояния исследуемых акваторий. В решении данной проблемы ключевую роль может сыграть применение биологических методов, а также метод сводных (интегральных) показателей.

Сравнительный анализ методов мониторинга

Биоиндикация. Под биоиндикацией понимают определение биологически значимых нагрузок на основе реакции на них живых организмов и их сообществ [2]. Биота характеризует все многообразие и изменчивость среды, а также четко может реагировать на внешние воздействия любого происхождения. Биоиндикаторы должны обеспечивать надежной информацией об уровне загрязнения и его динамике во времени, иметь широкое географическое распространение, быть многочисленными, хорошо изученными с экологических позиций, генетически относительно однородными; необходима ясность об их роли в функционировании экосистем.

Информативным и практически удобным объектом для оценки состояния морских донных экосистем Арктики является бентос. По сравнению с другими группами организмов донные организмы наиболее стабильны во времени, характеризуют локальную ситуацию в пространстве, способны представить изменение экосистемы в ретроспективе.

В современной гидробиологии бентосные сообщества принято разделять на три размерных блока: макро-, мейо- и микробентос. При исследовании донных экосистем, подвергающихся сильной антропогенной нагрузке, обычно изучают реакцию макробентоса на воздействие, поскольку его представители обильны в донных биоценозах и сравнительно легко поддаются определению. Мейобентос (организмы размером от 0,1 до 2 мм) и микробентос (меньше 0,1 мм) используются реже. Однако мелкие донные животные способны быстро реагировать на изменения среды и часто представляют собой экологические мишени для техногенного воздействия [3].

Последствия поступления загрязняющих веществ в морские экосистемы проявляются на различных уровнях организации живого вещества: организменном, популяционном и биоценотическом. На организменном уровне наблюдается нарушение отдельных биохимических реакций, физиологических функций, морфологические и поведенческие изменения, нарушение темпа роста, увеличение смертности, уменьшение устойчивости к стрессовым состояниям внешней среды. На уровне популяций загрязнение может вызывать изменение их численности, биомассы, показателей рождаемости и смертности, половой и размерной структуры и ряда функциональных свойств. На биоценотическом уровне загрязнение сказывается на структуре и функциях сообщества, поскольку одни и те же поллютанты по-разному влияют на различные компоненты биоценоза. В индикационной гидробиологии активно применяются методы, разработанные для определения структурно-функционального состояния экосистем.

Откликом донного населения на антропогенное воздействие принято считать: снижение видового разнообразия и обилия организмов, уменьшение доли инфауны и, в частности, грунтоедов в суммарной биомассе бентоса; доминирование в сообществах видов с коротким жизненным циклом, главным образом аннелид [4][5], а также изменения других биологических параметров. Наиболее широкое развитие получила биоиндикация с использованием различных характеристик биоценозов, важнейшей из которых является их видовое разнообразие. Количественно видовое разнообразие оценивается индексами, учитывающими, во-первых, число видов в сообществе, во-вторых, положение вида в структуре доминирования. Наиболее часто в биоценологических исследованиях используются индексы видового разнообразия Симпсона (Simpson, 1963), Шеннона — Уивера (Shannon, Weaver, 1963), Пиелоу (Pielou, 1975) [6–8].

Обычно негативное антропогенное воздействие приводит к уменьшению количества видов в сообществах за счет исчезновения стенобионтов; как следствие, значения индекса Шеннона и прочих индексов разнообразия сообществ закономерно уменьшаются. Следует учитывать, что для применения подобных индексов необходимо как можно более полное знание видового состава биоценоза, а также количественных характеристик входящих в них видов, что приводит к увеличению учетных площадок. Если на величину индекса видового разнообразия Симпсона оказывают влияние массовые виды, то индекс Шеннона — Уивера дает наибольшие значения при учете редких видов [9]. Получение единичных значений индексов видового разнообразия малоинформативно, необходимо иметь сравнительный материал на различных стадиях сукцессионных изменений, а также в естественных условиях и при антропогенных нарушениях. Расчет структурных индексов видового разнообразия проводится по одному из биоэнергетических показателей обилия (чаще по плотности поселений, чем по биомассе).

Для анализа сообществ морского зообентоса Р. Уорвиком [10] предложен АВС-метод (abundance/biomass comparison). Предполагается, что в отсутствие загрязнения в сообществах преобладают крупноразмерные виды со сравнительно низкими популяционными плотностями и кривая для биомассы проходит на графике выше кривой для численности. Загрязнение, наоборот, вызывает преобладание в сообществах мелкоразмерных видов с высокой популяционной плотностью, вследствие чего кривая для численности расположится на графике выше, чем кривая для биомассы. Для количественной характеристики соотношения ранговых распределений биомассы и численности могут использоваться различные числовые индексы, например сумма разностей между накопленными процентами биомассы и численности по всем рангам [11] или усредненная величина этой разности в расчете на один вид [12]. Положительные значения индексов соответствуют нормальным сообществам, а отрицательные — нарушенным.

Различными авторами было установлено, что плотности поселений двух массовых групп мейобентоса (нематод и гарпактицид) связаны друг с другом самым тесным образом [13][14]. Взаимозависимое количественное распределение этих групп позволяет им быстро отвечать на изменение условий окружающей среды изменением плотности поселений. По отношению численности нематод (N) и гарпактицид (Н) можно характеризовать состояние мейобентосных сообществ и морских донных экосистем. Значение соотношения меньше единицы указывает на благоприятные условия, рост коэффициента N/H — на их ухудшение.

Анализ структуры и организации сообществ макро- и мейобентосных организмов в естественных условиях и в условиях антропогенной нагрузки показал, что экологическое состояние биоты шельфовой зоны арктических морей России (исключая некоторые районы) можно считать близким к среднемноголетней норме [3][15][16].

Биотестирование. Под биотестированием понимают экспериментальный метод определения токсического действия физических, химических и биологических неблагоприятных факторов среды, потенциально опасных для живых организмов [17]. Особенно актуально внедрение биотестирования в системе мониторинга морских акваторий и контроля за крупными источниками загрязнения. В основе биотестирования лежит сравнение ответных реакций организмов на воздействие комплекса факторов по сравнению с контрольной пробой. В качестве тест-объектов могут использоваться самые разнообразные организмы, от бактерий до высших растений и позвоночных животных, включая млекопитающих. Предпочтение, как правило, отдается низкоорганизованным короткоцикличным организмам, достаточно чувствительным к исследуемому фактору. Ответ тест-объекта на присутствие токсиканта может заключатся в форме одного или нескольких биологических эффектов: биохимических, физиологических, морфологических, генетических, поведенческих и др. Метрологическая поверка стандартных методов биотестирования ставит их в один ряд с физическими и химическими методами контроля качества морской среды.

В 2016 году под эгидой ИСО (ISO 10253:2016) разработаны международные методы биотестирования морской воды с использованием одноклеточных морских водорослей Skeletonema sp. and Phaeodactylum tricornutum. Арктические экосисистемы отличаются изменяющейся в широком диапазоне соленостью, особенно в приустьевых районах крупных сибирских рек. Для этих морей обосновано создание батареи культур планктонных водорослей, адаптированных к широкому диапазону солености [18]. В 2006 году введены в действие рекомендации
(Р 52.24.690-2006), которые устанавливают методы биотестирования и требования к порядку проведения и оценке токсического загрязнения вод водотоков и водоемов различной солености и зон смешения речных и морских вод в составе системы мониторинга поверхностных вод суши. В нормативном документе приводится описание трех биотестов: по пищевой активности и по гибели молоди солоноватоводных гидробионтов, а также по коэффициенту прироста численности клеток морских микроводорослей. Существует методика определения токсичности высокоминерализованных поверхностных и сточных вод, почв и отходов по выживаемости солоноватоводных рачков Artemia salina L. (ПНД Ф Т 14.1:2.14-06). Примером биоизмерительных систем может служить методика определения интегральной токсичности поверхностных, в том числе морских, грунтовых, питьевых, сточных вод, водных экстрактов почв, отходов, осадков сточных вод по изменению интенсивности бактериальной биолюминесценции тест-системой «Эколюм» (ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.11-04).

Вопрос о необходимости создания и апробации региональных стандартов биотестирования для арктических морей остается открытым. Следует отметить, что бóльшая часть методик биотестирования разработаны для пресных вод, в то время как выбор биотестов для морской среды остается весьма ограниченным. Использование эвригалинных аналогов пресноводных видов или акклимация пресноводных видов к солености может стать решением указанной проблемы. Успешным примером могут служить исследования по определению интегральной токсичности поровых вод с помощью метода биотестирования [19] в Кольском заливе и в сопредельных водах Баренцева моря. Суть этого метода заключается в сравнении поведенческих реакций тест-организмов (инфузорий Paramecium caudatum) с контролем. Чистая культура парамеций помещается в вертикальную кювету, туда же добавляется нейтральный загуститель. Исследуемая проба воды наслаивается сверху, не перемешиваясь со взвесью инфузорий. Время экспозиции составляет 30 минут. В основу определения токсичности положена методика определения токсичности проб почв, донных отложений и осадков сточных вод экспресс-методом с применением прибора серии «Биотестер» (ФР 1.39.2015.19243), на основании показаний которого рассчитывается индекс токсичности — безразмерная величина, изменяющаяся от 0 до 1. Степень загрязнения определяется по следующей шкале: Т 0,00–0,20 — допустимая; 021–0,40 — низкая; 0,41–0,60 — умеренная; 0,61–0,80 — высокая и 0,81–1,00 — очень высокая. Здесь стоить отметить, что инфузории вида Paramecium caudatum — пресноводный вид. Безусловно, соленость воспринимается им как токсичность (хотя его выживаемость возможна в среде с соленостью до 7‰). Для решения этой проблемы в качестве тест-объекта использовались клоны инфузорий, акклимированные к солености 5‰. Время экспозиции было увеличено до 1 часа. Еще одной отличительной особенностью биотестирования морских поровых вод являлось то, что исходную пробу приходилось разбавлять дистиллированной водой, доводя соленость до тех значений, при которых культивируется данный клон тест-обьекта. Естественно предположить, что при таком разбавлении уменьшается не только показатель солености, но и концентрации других компонентов пробы, в частности и токсикантов. Последнее необходимо учитывать при интерпретации результатов биотестирования. В частности, при исходной низкой концентрации токсикантов регистрируемые значения интегральной токсичности не характеризуют в полном объеме степень загрязнения природных объектов. Однако в случае выявления умеренной и высокой степени загрязнения результаты является достоверными.

Метод сводных показателей. Термин «многокритериальная оценка», введенный В.В. Дмитриевым [20] в эколого-географические исследования, отражает методологическую основу оценки состояния и воздействия на природные экосистемы с помощью построения сводных (интегральных) показателей по совокупности критериев оценивания.

В общем виде построение интегрального показателя включает следующие этапы. В первую очередь выполняется отбор m исходных критериев Х₁,…,Х_m, которые образуют группы показателей, отражающих различные параметры исследуемых свойств. На втором этапе для каждого критерия проводится нормирование показателей на основе разработанных нормирующих функций, учитывающих вид (прямая, обратная) и линейность (нелинейность) связи выбранного критерия с оцениваемым свойством. В результате нормирования получаются безразмерные показатели, названные выше «отдельными»: q₁,…,q_m, 0 ≤ q_i ≤ 1. Каждый «отдельный» показатель q_i представляет собой нормирующую функцию исходной характеристики q_i = q_i(x_i) и позволяет оценить исследуемое свойство с точки зрения i-го критерия. На третьем этапе вводится функция Q(q)=Q(q₁,…,q_m), агрегирующая нормированные показатели q₁,…,q_m в единый интегральный (сводный) показатель Q = Q(q). На синтезирующую функцию, определяющую интегральный показатель, накладываются ограничения: Q(0,…,0) = 0, Q(1,…,1) = 1, 0 ≤ Q ≤ 1.

Простейшей синтезирующей функцией, часто используемой в расчетах, является линейная функция вида:

 ,

где w_i — вес (приоритет) исходного критерия в общей оценке или в вес «уровня» при многоуровневом оценивании. Таким образом, реализуются многокритериальные и многоуровневые оценки одновременно.

Подобные оценки Дмитриев В.В. предлагает называть «интегральными оценками», а интегральный показатель последнего уровня свертки — «сводным показателем». Количество уровней и критериев формирует эмерджентный образ (модель-классификацию) исследуемого явления, процесса, системы, а интегральный (сводный) показатель представляет собой новую системообразующую характеристику системы или ее свойства.

На четвертом этапе выполняют моделирование весовых коэффициентов с использованием неполной, неточной и нечисловой информации. В самом простом случае, при равенстве весов исходных параметров, вес определяется простой формулой p_i = 1/n. На заключительном этапе переходят к интегральной оценке Q(q;I) = MQ(q;I) и оценке точности расчетов.

Ранее уже проводились первые попытки апробации данного метода на основе сводного показателя состояния морских придонных вод и грунтов шельфовой зоны арктических морей [21].

Заключение

В настоящее время имеются нормативная база, международные и национальные стандартизированные методы биотестирования природных вод и опыт их апробации в арктических морях. Совершенствование и внедрение данных методов позволит дополнить традиционную систему контроля за качеством морской воды принципиально новыми, оперативными и малозатратными методами. Перспективным направлением в развитии биоиндикации морских экосистем Арктики является составление списков индикаторных организмов, например на основе данных о накоплении загрязняющих веществ в гидробионтах. Следующим шагом может стать переход к оценке эмерджентных свойств водной экосистемы (устойчивости), например на основе метода сводных показателей.